PORTAL TRATAMENTO DE ÁGUA
Tratamento de Drenagem Ácida de Minas de Carvão: Tendências Tecnológicas
Jorge Rubio e Renato Silva
DEMIN – PPGEM – UFRGS – Laboratório de Tecnologia Mineral e Ambiental,
Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Av. Bento Gonçalves, 9500/Prédio 75
CEP: 91501-970. Porto Alegre/RS. E-mail: [email protected] . http://www.ufrgs.br/ltm
Resumo
A Drenagem Ácida de Minas (DAM) é atualmente o mais grave problema ambiental
encontrado nas áreas de mineração de carvão. No Brasil, principalmente nos estados de
Santa Catarina e Rio Grande do Sul, a mineração de carvão tem causado sérios impactos
devido ao grande volume de DAM gerado. Os cristais de pirita (FeS2) associados à
matriz carbonosa são oxidados e íons metálicos e sulfato são dissolvidos em água. Os
rios e córregos contaminados com DAM apresentam baixos níveis de pH (< 3,0),
elevada acidez, íons de metais dissolvidos na água e altas concentrações de íons sulfato.
Os tratamentos ativos convencionais aplicados no Brasil para a remoção dos
contaminantes (principalmente íons metálicos) são a precipitação química dos metais
como hidróxidos (Me(OH)x) pela neutralização do efluente, seguida pela agregação dos
precipitados através de mecanismos de floculação e separação sólido-líquido por
flotação por ar dissolvido (FAD) ou sedimentação lamelar (SL). Durante todo o ano de
2007 e parte de 2008 a discussão se deu pela comparação dessas duas técnicas de
tratamento. As perspectivas atuais mostram que o emprego da SL ganhou o mercado,
principalmente devido aos reduzidos custos operacionais, simplicidade de operação das
estações, reduzidas áreas de projeto e elevada eficiência na remoção dos flocos gerados.
O objetivo desse trabalho foi comparar o tratamento de DAM pelas técnicas de SL e
FAD de alta taxa. Os resultados desse estudo mostram que ambas as técnicas
apresentam remoções maiores que 90 % para todos os metais estudados. Os ensaios de
flotação para remoção de sulfato a pH 12 mostram valores de remoção superiores a 75%
pela FAD. Os custos estimados na planta piloto de sedimentação lamelar estão por volta
de R$ 0,50 por m3 de efluente, enquanto o sistema de flotação por ar dissolvido opera
com custos aproximados de R$ 1,00. As condições da água tratada através das técnicas
propostas mostram boa qualidade e potencial aplicação em atividades não potáveis de
reúso.
Palavras chaves: Drenagem Ácida de Minas, Sedimentação Lamelar, Flotação e Reúso.
1.
Introdução
A DAM é gerada pela oxidação natural de minerais sulfetados, principalmente a pirita
(FeS2), através da ação combinada da água e oxigênio. As reações de oxidação da pirita
podem ser catalisadas pela ação de espécies bacterianas Thiobacillus ferrooxidans e
Thiobacillus denitrificans (Rubio, 1998a, 1998b), principalmente a pH menor que 4,0.
A DAM é um efluente caracterizado por elevada acidez e altas concentrações de sulfato
e de metais, tais como Al, Fe e Mn (Menezes et al., 2004). O controle da drenagem
ácida de minas (DAM) pode ser realizado através de métodos de prevenção, contenção e
remediação, o último, através de tratamentos ativos e passivos. O tratamento ativo de
DAM é convencionalmente realizado pela neutralização/precipitação dos íons metálicos
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dissolvidos no efluente seguida pelas etapas de floculação e separação sólido-líquido.
Entretanto a remoção dos íons sulfato em concentrações inferiores a 2000 mg.L-1
apresenta dificuldade através de métodos convencionais (Rubio, 1998a).
Os íons sulfato apresentam baixa toxicidade quando comparados com os parâmetros
acidez e íons de metais nos sistemas aquáticos. Os principais efeitos causados por esses
ânions são corrosão de tubulações de diferentes materiais, acidez do solo e,
principalmente, danos de desidratação humana (efeitos laxativos) relacionada com a
ingestão de grandes quantidades de íons sulfato. Devido a essa condição, as
organizações internacionais determinam um limite na concentração de íons sulfato em
águas potáveis entre 250 e 500 mg.L-1. O Brasil, através de deliberações normativas do
Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) determina um limite máximo de
250 mg.L-1 para as águas superficiais. O padrão para água potável no país também é de
250 mg.L-1 definidos pelo ministério da saúde através da portaria 518 de 2004. Os
principais métodos de remoção de íons sulfato da água são realizados através de
precipitação química (formação de gipsita e sulfato de bário), redução biológica à
sulfetos, processos de troca-iônica e adsorção (Oliveira, 2006).
2.
DAM – situação atual no sul do Brasil
O carvão mineral é a maior fonte de energia não renovável no país. As maiores reservas
de carvão estão localizadas no Rio Grande do Sul, Santa Catarina e Paraná. A produção
interna de carvão mineral anual no Brasil é da ordem de 6,0.106 t. O Rio Grande de Sul
é responsável por cerca de 52% desse total, seguido por Santa Catarina com 46 %
(DNPM, 2008). As atividades de lavra e beneficiamento do carvão mineral causam
problemas ambientais (sólidos, líquidos e gasosos). A deposição de rejeitos piritosos em
bacias e a céu aberto e também a desativação de minas, sem a devida
impermeabilização dos rejeitos gerados, são responsáveis pelo mais grave problema
ambiental associado à mineração de carvão: a geração de Drenagem Ácida de Minas.
Atualmente a Drenagem Ácida de Minas (DAM) representa o mais grave problema
ambiental causado pela mineração de carvão no Brasil. Aproximadamente 5.000 ha de
áreas encontram-se contaminadas pela atividade da mineração do carvão na região
Carbonífera Catarinense estando 2/3 dos cursos d’água comprometidos pela DAM
(Alexandre e Krebs, 1995 apud Galatto et. al 2007), os problemas são mais graves nos
períodos de estiagem.
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Ocorrem nos corpos hídricos da Bacia Carbonífera catarinense dois tipos de DAM. A
primeira, denominada DAM fresca (Figura 1), ocorre principalmente em zonas de fluxo
corrente de água, onde o material piritoso (FeS2) e a água mantêm contato por um curto
período de tempo. A DAM bruta, ou carregada (Figura 2), é característica de regiões
ativas de mineração (bacias de rejeitos e lagoas de contenção) onde a DAM mantém um
contato longo com o rejeito, dissolvendo os metais, baixando o pH e aumentando a
acidez do efluente.
Figura 1. Drenagem Ácida de Minas corrente gerada a partir da passagem de córregos,
água da chuva e afloramentos naturais por minas de carvão desativadas
Figura 2. Drenagem Ácida de Minas gerada a partir da oxidação de sulfetos em rejeitos
de carvão dispostos a céu aberto
2.1.
Aspectos Legais
Nos últimos 8 anos, ações movidas pelo Ministério Público Federal na região sul de
Santa Catarina forçaram a tomada de decisões que buscassem o controle e tratamento
das águas ácidas na região por parte das mineradoras de carvão, sindicato das indústrias
e órgãos ambientais. Nesse período o MPF determinou que as empresas e órgãos
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ambientais deveriam apresentar projetos de recuperação ambiental para a região que
compõe a Bacia Carbonífera do sul catarinense, contemplando áreas de depósitos de
rejeitos, áreas mineradas a céu aberto e minas abandonadas (GTA, 20007).
No Brasil, os limites de emissão de efluentes em corpos hídricos são orientados pelas
deliberações normativas do CONAMA (Conselho Nacional do Meio Ambiente)
juntamente com as resoluções instituídas pelos conselhos estaduais. A resolução 357 de
2005 (CONAMA) estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes no
âmbito nacional. O enquadramento das características de efluentes ácidos nos padrões
determinado por essa resolução enfrenta os principais problemas quanto aos parâmetros
pH e metais dissolvidos (principalmente Mn, Fe e Al).
A resolução 54 de 2005 do CNRH (Conselho Nacional de Recursos Hídricos)
estabelece modalidades, diretrizes e critérios para a prática de reúso de água para fins
não potáveis. A Tabela 1, a seguir, mostra as principais alternativas de reúso para água,
de acordo com a referida resolução.
Tabela 1. Opções de reúso direto não potável de água (adaptado da resolução 54/2005
do CNRH)
Opções de reúso
Possíveis aplicações
Fins urbanos
Irrigação paisagística, lavagem de logradouros públicos e veículos,
desobstrução de tubulações, construção civil, edificações, combate a
incêndio, dentro da área urbana.
Fins agrícolas e
florestais
Aplicação de água de reúso para produção agrícola
e cultivo de florestas plantadas.
Fins ambientais
Implantação de projetos de recuperação do meio ambiente.
Fins industriais
Processos, atividades e operações industriais, abatimento de poeiras.
Aqüicultura
Criação de animais ou cultivo de vegetais aquáticos.
3.
Estudos desenvolvidos no Brasil
As reações de geração de DAM são auto-catalíticas e, portanto, de difícil controle. Por
esse motivo técnicas de prevenção são preferíveis e incluem métodos que evitam o
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contato dos minerais sulfetados com a água e o oxigênio. Nos últimos anos, o uso de
coberturas secas para prevenir a geração de Drenagem Ácida de Minas tem sido
estudado no Brasil (CETEM, 2003; Galatto et al. 2007). A aplicação de cinzas pesadas
resultantes da queima de carvão mineral como cobertura seca em rejeitos piritosos tem
se mostrado efetiva (Galatto et al. 2007). No entanto, a situação atual da DAM na região
sul do país mostra uma grande quantidade de rios e córregos já contaminados,
necessitando de estudos de tratamento que sejam técnica e economicamente viáveis.
Estudos passivos de remediação da DAM (banhados aeróbicos e anaeróbicos, redução
biológica a sulfetos) apresentam vantagens operacionais (Firpo e Schneider, 2007). A
ver:
„
Precisam de pouca manutenção.
„
Não requerem a contínua adição de reagentes químicos.
„
O escoamento do fluxo hidrológico é obtido pela gravidade (gradiente natural).
„
Não necessitam energia mecânica para promover a mistura dos agentes
neutralizantes.
Estudos de tratamento passivo em banhados construídos foram desenvolvidos por Firpo
e Schneider (2007) (Figura 3). Um sistema de banhados anaeróbicos seguidos de
banhados aeróbicos foi estudado e os resultados mostram que os sistemas passivos
apresentam dificuldades na remoção de íons metálicos e sulfato (remoção < 20%). O
principal problema encontrado em sistemas passivos no tratamento de DAM, frente aos
sistemas ativos, ocorre pela baixa cinética de remoção dos íons contaminantes. O tempo
de permanência do efluente em lagoas construídas, por exemplo, é de aproximadamente
10 dias enquanto em células de flotação ou tanques de sedimentação de alta taxa o
tempo é de menos de uma hora. Ainda, a eficiência de remoção dos contaminantes é
limitada pelo substrato usado nas lagoas e inferior, comparada a eficiência de plantas de
neutralização, floculação e separação sólido-líquido.
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Figura 3. Corte longitudinal de banhados construídos usados no tratamento passivo de
DAM
Estudos de tratamento ativo no controle da DAM estão sendo discutidos na região sul
do país em termos de viabilidade técnica e econômica dos processos de flotação e
sedimentação lamelar (Rubio et. al. 2007; Rubio et al. 2008) e são comentados na
sequência. As principais vantagens de sistemas ativos no tratamento de DAM ocorrem
pela elevada taxa de aplicação em plantas de tratamento do efluente e eficiência na
remoção de íons superior aos tratamentos passivos (redução biológica, banhados).
4.
Tratamento ativo de DAM – Tendências tecnológicas
Recentemente, foi desenvolvido e aplicado um sistema inovador de tratamento de DAM
na Carbonífera Metropolitana S.A. (Siderópolis-SC). O sistema foi constituído por uma
unidade piloto (5 - 10 m3.h-1) que utiliza a neutralização-floculação seguida de flotação
por ar dissolvido (FAD). Neste processo foram identificados e otimizados os principais
parâmetros operacionais, químicos, físicos e físico-químicos, bem como as formas de
disposição dos produtos (Menezes et al., 2004) a partir de elevadas remoções de
poluentes como sólidos dissolvidos, suspensos e íons metálicos, adequando o efluente
aos padrões de emissões exigidos pela legislação vigente.
A aplicação do processo de flotação no tratamento de DAM em escala industrial foi
realizada, inicialmente, na mina Esperança (Carbonífera Metropolitana S. A.). A
unidade possui capacidade para operar com vazão de 250 m3.h-1 e o processo inclui a
precipitação de hidróxidos metálicos, a hidrofobização superficial destes agregados com
coletores e a flotação via injeção de microbolhas com diâmetros entre 30 e 100 μm.
Nos últimos três anos a sedimentação lamelar surgiu como concorrente da flotação por
ar dissolvido no tratamento de DAM. Duas plantas industriais de precipitaçãofloculação e sedimentação lamelar foram instaladas em minas de carvão na região sul
do estado de Santa Catarina. As plantas estão instaladas e têm capacidade de tratamento
de 250 m3.h-1, cada uma. Os custos envolvidos na precipitação, floculação e consumo
energético (bombas e motores) são da ordem de R$ 1,00 por m3. A eficiência alcançada
nessas unidades industriais é elevada gerando águas de boa qualidade, em termos de
parâmetros físico-químicos, similarmente ao processo de flotação por ar dissolvido.
Essas águas são, comumente, recirculadas no beneficiamento do carvão dentro das
próprias plantas das empresas.
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5.
Estudos piloto de flotação e sedimentação lamelar (SS-16)
Este trabalho tem o objetivo de relatar os avanços tecnológicos ocorridos nos últimos
anos para o tratamento da DAM de carvão através da aplicação da flotação e
sedimentação lamelar. Os resultados também são discutidos pela comparação técnica e
econômica entre a flotação por ar dissolvido e a sedimentação lamelar.
Estudos pilotos foram realizados para avaliar a técnica de precipitação química dos íons
sulfato como mineral etringita (3CaO.3CaSO4.Al2O3.31H2O) pela adição de sais de
alumínio.
5.1.
Materiais e Equipamentos
Drenagem Ácida de Minas. A drenagem ácida de minas usada nesse estudo é
proveniente de uma boca de mina de carvão desativada e localizada na bacia
hidrográfica do rio Urussanga, à nordeste da cidade de Criciúma-SC. A DAM
apresentou pH entre 2,0 e 3,0 e os principais parâmetros físico-químicos do efluente são
mostrados na Tabela 2. A concentração dos íons metálicos (Fe, Al e Mn) residuais na
água tratada e na DAM bruta foi determinada por absorção atômica (Varian®, modelo
SpectrAA 110). O córrego que passa pela boca da mina de carvão apresenta um fluxo
volumétrico entre 30 e 200 m3.h-1, a distribuição sazonal dos dados de vazão do córrego
durante os anos de 2005 e 2006 é mostrada na Figura 4. Os dados mostram que a
condição crítica de água (menor vazão do córrego) se dá nos períodos de verão e
inverno pelos dois anos monitorados.
Tabela 2. Principais parâmetros físico-químicos da DAM bruta
Parâmetro
pH
DAM Bruta
3,0
SO4-2, mgL-1
594
Mn, mgL-1
1,8
Fe, mgL-1
0,3
-1
27
Al, mgL
Condutividade, µScm-1
1316
Cor, Hazen
8
COT, mgL-1
0,7
Tensão Superficial, mN.m-1
74
Turbidez, NTU
1
Dureza, mgL-1 de CaCO3
428
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Sólidos Dissolvidos, mg.L-1
1054
250
3
Vazão, m .h
-1
200
150
100
50
ja n
-0
fev 5
-0
ma 5
r0
ab 5
r0
ma 5
i0
jun 5
-0
5
jul
-0
5
ag
o05
se
t0
ou 5
t0
de 5
z0
fev 5
-0
6
ag
o0
de 6
z06
0
Figura 4. Distribuição sazonal da vazão do córrego de DAM estudado
Reagentes. Os ensaios de precipitação/neutralização do efluente ácido foram realizados
com adição de uma solução de cal comercial (cal hidratada calcítica da marca
QualiCal), a concentrações de 250 mg.L-1 e 2000 mg.L-1 para alcançar as faixas de pH
de 9,0 e 12,0. Para as etapas de floculação foi otimizado, através de teste de jarros, o
polímero catiônico Flonex 9045 em concentrações de 5 mg.L-1. Para os estudos de
flotação foi usado oleato de sódio como agentes hidrofobizantes (coletores) para uma
efetiva adesão entre bolhas e partículas. A concentração do coletor variou entre 15 e 30
mg.L-1 para os ensaios realizados a pH 9 e 12, respectivamente. Na precipitação de
sulfato, foram usados PAC TE 1018 (policloreto de alumínio) e Alupan (aluminato de
sódio), fornecidos pela Empresa Panamericana S.A. A concentração desses sais foram
de 1 mL.L-1 e 0,5 mL.L-1, respectivamente.
Planta piloto. Uma planta piloto foi construída nas proximidades do córrego de DAM
para facilitar a captação e tratamento do efluente. Dois tanques de precipitação com
volumes de 2m3 foram usados no condicionamento e neutralização. A floculação dos
precipitados foi realizada através de floculadores hidráulicos em linha, desenvolvidos e
patenteados pelo LTM/UFRGS (RGF®). As características físicas do reator de
floculação, do tanque de sedimentação e da célula de flotação por ar dissolvido são
apresentadas na Tabela 3.
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Tabela 3. Parâmetros operacionais dos equipamentos usados nos estudos de
sedimentação e flotação
Processos
RGF® – Reator Gerador de
Flocos
Flotação
Sedimentação lamelar
5.2.
Parâmetros (operacionais)
Valores
Número de anéis
19
Diâmetro de tubos
0.025 m
Comprimento
12 m
Volume
5.9 x 10-3 m3
Tempo de residência
0.3 min
Volume da célula
160 Litros
Tempo de residência
9.6 min.
Velocidade superficial do líquido
9 m3.m-2.h-1
Vazão de água saturada
0.3 m3.h-1 (30%)
Área
0.11 m2
Volume do tanque
330 Litros
Tempo de residência
19 min.
Velocidade superficial do líquido
4.5 m3.m-2.h-1
Área
0.22 m2
Ângulo de inclinação dos tubos
60°
Diâmetro dos tubos
0,05 m
Métodos
Estudos de remoção dos íons metálicos (pH 9). A DAM apresenta os íons Al+3, Fe+2 e
Mn+2 dissolvidos. A condição ótima encontrada para a remoção conjunta de todos esses
íons foi encontrada em estudos de laboratório a pH 9,0 (precipitação de Mn). Uma
planta piloto (Figura 5) foi construída para a realização dos estudos piloto. Uma série de
6 ensaios em escala piloto (flotação e sedimentação) foram realizados sob as mesmas
condições. Primeiramente a DAM foi captada para dois tanques (2 m3 de volume cada)
para neutralização/precipitação dos íons metálicos. O efluente foi bombeado através de
um Reator Gerador de Flocos (RGF®) para a geração dos flocos. O RGF® (Figura 6) é
um floculador hidráulico helicoidal capaz de promover a geração de flocos com
características ideais para as etapas de flotação e sedimentação, através da energia
cinética transferida ao fluxo hidráulico no reator (Rubio e Carissimi, 2005). Polímero
floculante catiônico (Flonex 9045) foi usada na alimentação do reator com concentração
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de 5mg.L-1. Paralelamente os flocos gerados pelo RGF® foram alimentados no tanque
de sedimentação e na célula de flotação. Para os ensaios de flotação, uma bomba
multifásica (Figura 7) foi usada para a pressurização do ar na água a uma pressão de 8
kgf.cm-2. A bomba foi alimentada com água tratada pelo sistema de flotação e a
alimentação do ar na corrente de alimentação da bomba foi realizada a uma vazão de 0,8
L.min-1. A vazão de alimentação da água saturada na base da célula de flotação foi de
0,3 m3.h-1 (30% da vazão de alimentação do efluente).
Figura 5. Unidade de sedimentação lamelar (~ 1-1.3 m3h-1) para tratar DAM – região de
Criciúma/SC: [1] SL (sedimentador de lamelas - com tubos inclinados); [2]
Lodo decantado; [3] Água tratada para reúso; [4] Bomba do lodo decantado; [5]
RGF (Reator Gerador de Flocos)
Figura 6. RGF® - Reator Gerador de Flocos: seção e vista isométrica
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Figura 7. Bomba centrífuga multifáscia (água/ar) Edur® empregada para dispersa,
dissolver e saturar ar na água
Estudos de remoção dos íons sulfato (pH 12). Os ensaios de remoção dos íons sulfato
foram realizados similarmente aos ensaios a pH 9,0 descritos para a remoção dos íons
de metais. Sais de alumínio (PAC – policloretos de alumínio) foram adicionados nos
tanques de neutralização precipitação para a precipitação do mineral etringita. Esse
mineral é precipitado em pH alcalino (aproximadamente 12,0) pela adição de cal e sais
de alumínio numa razão mássica de PAC:SO4-2 = 2:1 (Cadorin et al. 2007). Foram
usados PAC TE 1018 (policloreto de alumínio) e Alupan (aluminato de sódio),
fornecidos pela Empresa Panamericana S.A. As concentrações desses sais foram de
1mL.L-1 e 0,5 mL.L-1, respectivamente. Os ensaios de remoção do precipitado
(etringita) apenas foi realizado no sistema de flotação (Figura 8) devido a característica
leve do lodo gerado. A célula de flotação foi equipada com placas inclinadas, para a
sustentação e melhor eficiência da fenômeno de captura bolha-floco, e com placa
perfuradas na base da coluna, usadas para distribuir o fluxo de saída da célula evitando
zonas de fluxo preferencial e arraste de flocos. Essas características conferem a célula
de flotação condições de alta taxa superficial do fluxo.
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Figura 8. Unidade piloto de flotação para tratamento de DAM – Criciúma/SC (~ 1 m3.h1
). Condições [1] alimentação de leite de cal; [2] reagentes (floculantes e
coletores); [3] neutralização de DAM – precipitação de íons de metais; [4] RGF
(Reator Gerador de Flocos); [5] válvula agulha para geração de bolhas; [6]
bomba multifásica para saturação de ar em água; [7] unidade de flotação de alta
taxa com microbolhas.
5.3.
Resultados e Discussões
Remoção dos íons de metais. Os resultados médios de remoção dos íons Al+3, Fe+3 e
Mn+2 são resumidos na tabela 4. A remoção dos íons na condição de pH 9,0 apresentou
similar eficiência para os sistemas de flotação por ar dissolvido e sedimentação lamelar.
Os valores médios para a concentração final dos íons Fe+3 e Mn+2 para ambos os
sistemas (flotação e sedimentação) ficaram abaixo do limite de detecção do
equipamento de absorção atômica (Varian®, modelo SpectrAA 110), 0,06 e 0,02 mg.L-1,
respectivamente.
Tabela 4. Resultados médios (6 ensaios) de remoção e concentração final de íons
metálicos na DAM pelos métodos de flotação e sedimentação lamelar.
Condições – pH: 9,0; [cal]: 250 mg.L-1.
Cf, mg.L-1
-1
Íons de metais
CO, mg.L
Remoção, %
Flotação
Sedimentação
Fe+3
2,0
0,06
0,06
97
Al+3
33,0
3,5
3,1
90
Mn+2
2,3
0,02
0,02
99
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Remoção dos íons de sulfato. Os ensaios de precipitação-flotação da etringita mostram
que a remoção de SO4-2 em pH 12 foram superiores a 75 % para todos os 6 ensaios
realizados. Para fins comparativos os resultados de concentração inicial e final de
sulfato na água são apresentados no gráfico junto ao limite de concentração para o íon
em corpos hídricos de água doce no Brasil seguindo as deliberações normativas do
Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA 357 de 2005). Os ensaios mostram
efetiva remoção e um enquadramento desse parâmetro para as exigências legais do
Brasil.
-1
600
Concentração (SO4 ), mg.L
800
-2
1000
Concentração inicial, mg/L
Concentração final, mg/L
CONAMA 357/05, mg/L
400
200
0
1
2
3
4
5
6
Ensaio
Figura 6. Concentração dos íons sulfato da DAM antes e após o tratamento com
precipitação de etringita e flotação. Valores definidos pela legislação brasileira
para águas doces classe 1. Condições. pH: 12,0; PAC TE 1018: 1ml.L-1; Alupan:
0,5mL.L-1.
6.
Avaliação técnico-econômica da flotação e sedimentação lamelar
Os custos envolvidos nos estudos piloto de flotação e sedimentação lamelar foram
estimados através da medição do consumo energético dos equipamentos da estação de
tratamento e os valores gastos com reagentes. O monitoramento do relógio de consumo
de energia mostrou um consumo de 1,2 kWh.m-3 para a operação da planta com o
sedimentador e 1,9 kWh.m-3 para o sistema de flotação. A tarifa de energia elétrica
cobrada pela Central Elétrica de Santa Catarina (CELESC), para as atividades de
saneamento, água e tratamento de esgoto é da ordem de 0,24 R$.kWh-1. A Tabela 4
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mostra os custos com reagentes e energia calculados na operação da planta piloto (SS16).
Tabela 4. Estimativa de custos total para o tratamento de DAM a pH 9,0.
Equipamento
pH
SL
9
FADAT
9
Reagentes,
Energia, R$.m-3
Total, R$.m-3
0,20
0,30
0,50
0,50
0,50
1,00
R$.m
-3
A Tabela 5 mostra dados comparativos de parâmetros de flotação por ar dissolvido
(FAD) e sedimentação lamentar de duas unidades de tratamento de DAM com
capacidade de 250 m3.h-1 cada. A unidade FAD, instalada na carbonífera Metropolitana
- SC, apresenta vantagens (em relação à planta de sedimentação lamelar) em termos de
parâmetros como a taxa de aplicação superficial e tempo de residência. No entanto a
sedimentação lamelar apresenta vantagens em termos de custos de operação e
investimentos, além da simplicidade de operação e unidades compactas.
Tabela 5. Tratamento ativo de DAM no Brasil: Parâmetros comparativos entre a
flotação e a sedimentação lamelar (dados aproximados)
Parâmetros
Flotação
Sedimentador de
Lamelas
Taxa de aplicação superficial, m3.m-2.h-1
9,0
5,0
Tempo de residência, min.
40
90
Custo operacional, R$.m-3
1,0
0,5
-3
3.000
1.900
-3
0,5
0,3
600
450
Custo de investimento, R$.m
Consumo de energia, kWh.m
2
Área total da planta, m
Analisando a tabela 5 nota-se que os custos elevados da flotação é resultado,
principalmente, da adição de agentes hidrofobizantes (oleato de sódio, 0,30 R$.m-3) que
garantem a efetiva adesão entre bolhas e partículas mas que incrementa o custo do
consumo dos reagentes de 0,20 para 0,50 R$.m-3. Os custos de flotação envolvidos na
saturação da água de reciclo (saturador e bomba Edur® - energia) representaram um
acréscimo de 66% da energia quando comparado ao sistema de sedimentação. Os custos
finais para o sistema de sedimentação representou 50% do valor estimado para a
operação de um sistema de flotação por ar dissolvido.
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Os custos envolvidos para o tratamento da DAM removendo os íons sulfato foram de
aproximadamente R$ 7,00 por m3. Os altos valores encontrados por essa técnica
ocorrem pelos altos custos dos sais de alumínio oferecidos no mercado. Apesar de alto,
os custos encontrados pela técnica de precipitação da etringita apresentam-se
competitivos quando comparados aos sistemas convencionais de tratamento de águas
com elevadas concentrações de íons sulfato.
7.
Avanços e perspectivas da sedimentação lamelar
Os avanços para estudos de sedimentação lamelar no tratamento de efluentes ácidos
devem ser fundamentados no aumento do teor de sólidos no lodo escoado pelo
“underflow”, elevação da taxa de aplicação superficial e redução das áreas de projeto
para os tanques de sedimentação. Estudos em uma estação de tratamento de DAM
carregada (lavador Naspolini/SC – baixos níveis de pH e elevadas concentrações de
Fe+3 e Al+3) estão sendo desenvolvidos pelo Laboratório de Tecnologia Mineral e
Ambiental (LTM) da UFRGS. Estudos de neutralização/precipitação, floculação e
sedimentação lamelar mostram que os custos para operação de unidades de
sedimentação passam de R$ 0,50 para R$ 3,25 para efluentes carregados devido ao
consumo de cal (de 250 mg.L-1 para 8.600 mg.L-1).
As perspectivas são aplicar conhecimentos de engenharia, química e desenvolver
estudos piloto para a otimização de parâmetros de processo em sistemas de
sedimentação lamelar, como: geometria do fundo dos sedimentadores, floculação de alta
taxa em reatores hidráulicos e redução da área dos tanques (inclinação e espaçamento
das placas).
Conclusões
O presente trabalho mostrou as tendências tecnológicas para o tratamento de DAM de
carvão no sul do Brasil. Os resultados mostram que a sedimentação lamelar é a técnica
economicamente mais viável no tratamento desse efluente. Os custos envolvidos com a
sedimentação apresentaram valores 50% inferiores aos sistemas de flotação estudados.
A técnica de precipitação de SO4-2 como etringita apresentou resultados de remoção
desses íons acima de 75% para as condições estudadas, enquadrando o parâmetro
sulfato aos limites determinado pela legislação brasileira.
Agradecimentos
Os autores desse trabalho agradecem aos alunos e pesquisadores do LTM pelas
contribuições nas etapas do estudo e pelo agradável ambiente no laboratório.
PORTAL TRATAMENTO DE ÁGUA
Agradecimentos ao SIECESC pelo apoio e colaboração para a realização dos ensaios
piloto.
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